我国规模化养猪产业不断发展，由此产生大量且集中的粪尿和废水难以完全自然消纳，对周边环境与人体健康造成威胁^[1].虽然我国规模化养猪场绝大多数配备了沼气池对养猪废水进行厌氧处理，但是养猪沼液中仍然存在大量的有机物和氮、磷等营养元素.目前已有不少针对沼液的处理技术与装置，例如移动床生物膜反应器(moving bed biofilm reactor, MBBR)^[2]、膜生物反应器(membrane bioreactor, MBR)^[3]、微滤(microfiltration, MF)和超滤(ultrafiltration, UF)膜组件^[4]、序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)^[5]处理猪场厌氧消化液.但是普遍存在高成本、高耗能、占地大等问题^[6]，实际利用效果并不理想.近年来，微藻类生物在卫生保健、动物饲料、农业种植等方面得到广泛应用^[7].微藻不仅能利用沼液中的氮、磷等营养元素，而且具有培养周期短、光合效率高、占地面积小、不与人争粮、不与粮争地的优势^[8].螺旋藻(Spirulina)属于微藻类生物，富含氨基酸、维生素、蛋白质和生物活性类物质^[9]，对提高生物体免疫力、防治多种疾病有显著辅助作用.

和许多光合微生物不同，螺旋藻具有一定的氨氮耐受和利用能力^[10].然而，螺旋藻对氨氮浓度仍较敏感，国青青^[11]发现在氨氮浓度小于60 mg ·L^-1时，螺旋藻的生长不会受到抑制，氨氮浓度超过100 mg ·L^-1时，随着氨氮浓度的增加抑制越明显.目前，对于高氨氮沼液养殖螺旋藻的主要处理方式是稀释^[1]，但是会消耗大量的净水，与污水处理和资源的再生利用相违背，难以运用至实际生产中.

SBR是养猪沼液的常用生物处理技术之一，具有工艺简单、运行方式灵活、自动化程度高等优点.许多研究表明SBR对养猪沼液的脱氮效果不够理想^{[5, 12, 13]}，但这恰恰可以为螺旋藻的生长保留足够氮源.本研究利用SBR工艺降低养猪沼液中氨氮的浓度，通过调控进水化学需氧量(COD)与总氮(TN)的比值(COD/TN)，将水中氨氮转为对螺旋藻生长抑制较小的硝态氮和亚硝态氮^[14]，同时改善其他水质参数(浊度等)，从而优化螺旋藻在沼液中的生存环境，提高产率，实现养猪沼液的资源化利用.通过对比螺旋藻在不同工况出水中的生长速率得到一组较优的SBR运行参数.同时结合现场120 L跑道池培养，研究了螺旋藻在实际场地生长速率和对养藻用水中营养元素的利用情况.

养猪沼液来自于嘉兴市南湖区某规模化养猪场，日排放废水约20 t.废水经沼气池厌氧发酵后形成沼液，沼液水质如表 1所示，采集后置于10~15℃环境下保存.

表 1 (Table 1)

表 1 养猪沼液水质/mg ·L-1 Table 1 Water quality of DPW/mg ·L-1

表 1 养猪沼液水质/mg ·L-1 Table 1 Water quality of DPW/mg ·L-1

SBR反应器有效容积10 L(ϕ 20 cm×H 45 cm)，装置结构参考宋小燕^[15]等IASBR装置，如图 1所示.反应器由进出水蠕动泵、曝气泵、螺旋桨组成.系统的进水、搅拌、曝气、出水均由时间控制器自动控制，人工进行排泥.系统的运行周期为8 h，其运行模式为：进水10 min搅拌160 min，曝气240 min静置60 min出水10 min.缺氧阶段通过螺旋桨搅拌混合液，使其DO小于0.2 mg ·L^-1.好氧阶段采用曝气泵、曝气盘进行微孔曝气，通过转子流量计控制曝气量使混合液DO在2 mg ·L^-1.非控温运行，整个试验过程水温为25~32℃.

图 1

Fig. 1

图 1 SBR装置结构示意 Fig. 1 Schematic diagram of SBR

该反应器此前已稳定处理养猪沼液愈200 d^[13]，进水COD/TN为3.0±0.2.本试验持续运行135 d，通过向进水(养猪沼液)中投加乙酸钠来调控COD/TN，从而调节反硝化作用，达到既去除氨氮、又保留硝态氮和亚硝态氮的目的.以此分为3个工况，如表 2所示.

表 2 (Table 2)

表 2 SBR运行条件 Table 2 Experimental design and operational conditions of SBR

表 2 SBR运行条件 Table 2 Experimental design and operational conditions of SBR

钝顶螺旋藻采集于嘉兴某生态塘，在光照恒温培养箱中经稀释沼液驯化一个月筛选得到SP18.培养箱试验环境为：温度28℃ ±2℃、光照度6 000 lx±2 000 lx、光暗比(12 h :12 h).

螺旋藻养殖规模分为2种：100 mL、120 L.其中100 mL方法如下：养藻用水经100目滤布过滤，去除水中杂质.由于养藻用水中无机碳含量较低，无法满足螺旋藻生长，因此按照Zarrouk^[16]培养基补充NaHCO₃ 16.8 g ·L^-1，补充适量K₂HPO₄，使各组别中P元素均达到Zarrouk水平.将100 mL上述5种养藻用水装入250 mL玻璃锥形瓶，接入藻种，使其初始D₅₆₀在0.2~0.3，置于光照恒温培养箱中，每组3个平行样，培养条件同驯化筛选时培养箱试验环境.每天手动摇匀2次，并测定D₅₆₀，连续培养10 d. 120 L方法如下：椭圆形跑道池长2 m，宽0.4 m，水深0.15 m，单叶轮慢速连续搅拌，置于室外大棚中，如图 2所示.大棚试验环境为：温度32℃±3℃、自然光光照度30 000 lx±

图 2

Fig. 2

图 2 跑道池装置 Fig. 2 Picture of the raceway pond

20 000 lx.室外跑道池在使用之前需用10%石灰水进行消毒，养藻用水选用工况3出水，补充NaHCO₃16.8 g ·L^-1，每隔24 h观察螺旋藻生长状况，记录养殖过程中天气、大棚内气温和养殖池中的水温、pH和D₅₆₀的变化.培养10 d后用400目滤布将螺旋藻从培养液中分离出来，滤液用双层定性滤纸过滤后测量水质，计算沼液中氮磷去除率，并评价其向藻体细胞的转化效率.

COD、氨氮、亚硝态氮、硝态氮、TN、TP、碱度的分析依据标准方法^[17]. MLSS依据重量法测定.总有机碳(TOC)采用TOC仪(SHIMADZU CORPORATION，TOC-V_CSN)测定. pH、DO采用便携式仪器(DKK-TOA CORPORATION，HM-30P、DO-31P)测定.另外，亚硝态氮积累率(NAR)用公式(1) 计算^[18].游离氨(FA)的质量浓度采用公式(2) 计算^[19]：

(1)

(2)

式中，c_NH4⁺-N、c_NO2^--N、c_NO3^--N分别为氨氮、亚硝态氮和硝态氮质量浓度，mg ·L^-1；T为温度，℃.

D₅₆₀采用722 s可见分光光度计在波长560 nm下测定^[20].螺旋藻干重测定方法为：把一定容积的藻液用400目滤布过滤后在60℃下烘4 h，计算单位体积藻丝干重；根据拟合曲线：Y(g ·L^-1)=0.449 1 D₅₆₀+0.000 8 (R²>0.99)，可由D₅₆₀计算螺旋藻干重，再由干重计算产率.

螺旋藻可以利用氨氮作为生命活动所需氮源，但是其对氨氮浓度极其敏感，当氨氮浓度过大时会严重抑制螺旋藻的生长，但是硝态氮的积累不会对其生长产生抑制，在氨氮缺失的情况下，硝态氮可以作为螺旋藻生长所需氮源^[14].因此通过SBR对沼液进行处理，不仅可以将氨氮转化为对螺旋藻生长没有抑制的硝态氮，而且可以改善水质，使其满足螺旋藻的生长要求，实现废水资源化.

SBR反应器对氨氮的去除及硝态氮和亚硝态氮保留情况如图 3所示.

图 3

Fig. 3

图 3 SBR的氨氮去除效率及亚硝态氮的累积 Fig. 3 Removal of NH4+-N and accumulation of NO2--N in SBR

本试验中，工况1(5~46 d)，进水COD/TN为2.26±0.19，进水氨氮为(659±49) mg ·L^-1，氨氮污泥负荷(0.037±0.003) kg ·(kg ·d)^-1，出水氨氮的浓度为(57.2±7.9) mg ·L^-1，氨氮的去除率为91.0%±2.2%，而出水亚硝态氮浓度升高至(175.7±28.8) mg ·L^-1.出水氨氮几乎不变，这是因为DO和反应时间充足，进水氨氮负荷基本保持不变，氨氮去除不受进水COD/TN影响^[21].该工况条件下亚硝态氮出现积累是因为碳源不足，反硝化作用下降，基于同步反硝化理论可以充分解释该现象.

工况2(47~94 d)，进水COD/TN增大至2.41±0.11，进水氨氮为(846±63) mg ·L^-1，由于进水氨氮浓度迅速上升，氨氮污泥负荷迅速提高至(0.056±0.002) kg ·(kg ·d)^-1，导致出水氨氮浓度上升至(188.1±97.6) mg ·L^-1，且出水氨氮出现较大幅度波动，随着污泥浓度上升，氨氮污泥负荷逐渐下降至(0.043±0.001) kg ·(kg ·d)^-1，出水氨氮浓度逐渐下降至(122.3±23.8) mg ·L^-1，而此时亚硝态氮依然积累，最高浓度至469.4 mg ·L^-1.游离氨(FA)是氨氧化菌(AOB)的基质，也是亚硝酸盐氧化菌(NOB)的抑制剂. Anthonisen等^[22]认为FA对AOB和NOB的抑制浓度分别为10~150 mg ·L^-1和0.1~1 mg ·L^-1，FA对NOB的抑制效应明显强于AOB.如表 3所示，FA由(17.4±1.2) mg ·L^-1上升至(22.3±1.7) mg ·L^-1，表现为对NOB的抑制，亚硝态氮积累，虽然保留了亚硝态氮，但反应器稳定性下降^[15]. Kuba^[23]认为进水COD/TN大于3.4时，具有较好的脱氮效果，因此提高进水COD/TN有利于硝态氮及亚硝态氮的去除；

表 3 (Table 3)

表 3 SBR反应器中FA和NAR Table 3 FA and NAR in SBR

表 3 SBR反应器中FA和NAR Table 3 FA and NAR in SBR

工况3(95~135 d)，进水COD/TN增大至3.00±0.05，进水氨氮浓度为(832±32) mg ·L^-1，污泥浓度上升至6.46 g ·L^-1，氨氮污泥负荷降低至(0.038±0.001) kg ·(kg ·d)^-1，出水氨氮浓度逐渐下降至(55.6±4.0) mg ·L^-1.外加碳源充足，FA下降至(11.9±0.8) mg ·L^-1，对NOB抑制减小，亚硝态氮积累逐渐好转，出水亚硝态氮浓度为(134.2±11.4) mg ·L^-1.

养藻用水有5种：工况1~工况3出水、原沼液和稀释20倍原沼液(表 4).取上述3工况出水在光照恒温培养箱中同一螺旋藻种SP18，以原水、稀释20倍原水、Zarrouk培养基为对照组，观察螺旋藻的生长状况，如图 4所示.螺旋藻SP18在Zarrouk培养基中生长速度最快，培养10 d D₅₆₀达到2.496，产率0.112 g ·(L ·d)^-1，Shi等^[24]在室内采用Zarrouk培养基养殖螺旋藻10 d，其产率为0.095 g ·(L ·d)^-1；工况1、工况3生长较快，培养10 d D₅₆₀达到2.0，产率0.084 g ·(L ·d)^-1，初始氨氮浓度分别为56.4 mg ·L^-1、51.2 mg ·L^-1；其次为经稀释的原水，培养10d D₅₆₀达到1.69，产率为0.686 g ·(L ·d)^-1其初始氨氮浓度为42.1 mg ·L^-1；出水2由于氨氮浓度超过60 mg ·L^-1，螺旋藻生长受到抑制，培养10 d D₅₆₀达到1.45，产率0.049 g ·(L ·d)^-1；然而螺旋藻无法在原沼液中生长.国青青等^[11]在探讨氨氮浓度对螺旋藻生长抑制试验中指出，当氨氮浓度小于60 mg ·L^-1时螺旋藻能够正常生长，超过60 mg ·L^-1螺旋藻生长受到抑制，当氨氮浓度过高时螺旋藻直接死亡^[25]，因此在原沼液中无法生长.

表 4 (Table 4)

表 4 养藻水质/mg ·L-1 Table 4 Water quality of wastewater for Spirulina cultivation/mg ·L-1

表 4 养藻水质/mg ·L-1 Table 4 Water quality of wastewater for Spirulina cultivation/mg ·L-1

图 4

Fig. 4

图 4 螺旋藻的生长曲线 Fig. 4 Growth curves of S. platensis in different media

对比工况1、工况3、稀释20倍原水，在C、P等元素相差无几的的情况下，螺旋藻经SBR处理后的出水具有更快的生长速度.一方面SBR对沼液中的重金属具有较好的去除效果，并且可以降解沼液中激素、抗生素等有机污染物^[26]，这些污染物会抑制螺旋藻的生长.另一方面，稀释氨氮的同时对沼液中其他营养元素如磷、钾等营养元素以及锌、镁等微量元素，蛋白质、氨基酸、糖类、吲哚乙酸、核糖等营养物质和维生素、生长激素等生长调控物质进行了稀释^[27]，导致螺旋藻营养元素缺失.

选取工况3出水作为室外120 L跑道池养殖用水，共养殖2批次，每批2个平行样，螺旋藻生长曲线如图 5所示.室外大棚环境下，螺旋藻种SP18培养10 d两批螺旋藻D₅₆₀分别达到1.624、1.727，产率分别为0.073 01 g ·(L ·d)^-1、0.077 63 g ·(L ·d)^-1，高于李宝玉等^[28]用稀释沼液养殖螺旋藻的产率.两组螺旋藻蛋白含量均达到60%.

图 5

Fig. 5

图 5 室外大棚螺旋藻在沼液中的生长曲线 Fig. 5 Growth curves of S. platensis in raceway pond

相比较100 mL规模，螺旋藻的产率均下降，这是因为扩大规模后水深增加导致部分螺旋藻光照不足，降低了螺旋藻的光合作用，导致螺旋藻产率下降.

两批次螺旋藻采收前后水质变化如表 5所示.两批次采收前后沼液中的氨氮去除率分别为99.2%、99.4%，TN去除率分别为26%、29.4%，正磷酸盐去除率分别为7.6%、8.3%.

表 5 (Table 5)

表 5 氮、磷元素资源化利用情况 Table 5 Nutrient removal and recycling to S. platensis cells

表 5 氮、磷元素资源化利用情况 Table 5 Nutrient removal and recycling to S. platensis cells

本研究中氨氮去除率很高，一方面是因为螺旋藻优先利用氨氮作为氮源，当没有氨氮时，硝态氮、亚硝态氮可以作为其生长所需氮源^[29]，部分氨氮被螺旋藻吸收转化；另一方面，氨氮在碱性条件会吹脱去除.龚川南等^[30]认为温度、曝气量与氨氮去除成正相关关系，当温度为30℃，曝气4 000时，氨氮去除率达到70%以上.而本试验中，大棚温度维持在30℃，随着螺旋藻生长，pH不断升高至9.96，经单叶轮连续搅拌不断与空气接触，氨氮转化为氨气被去除.

表 5中同时计算了沼液中去除的氮、磷向螺旋藻体中的转化率.两批次TN同化量分别为46.0 mg ·L^-1、49.5 mg ·L^-1，正磷酸盐同化量分别为6.4 mg ·L^-1、6.8 mg ·L^-1.两批次TN转化率分别为48.3%、47.2%，正磷酸盐转化率为84.2%、81.9%. TN减少量包含两部分：螺旋藻的吸收转化、氨氮的吹脱作用，而吹脱作用去除的氨氮无法准确统计，因此TN转化率的计算结果偏低.正磷酸盐转化率较高，说明SBR出水中的磷元素绝大部分能被螺旋藻吸收转化.但是仍有部分磷被去除但未被转化进藻细胞，这与藻体表面的吸附有关^[11].

以批次1为例，养藻出水中硝态氮、亚硝态氮、正磷酸盐浓度分别为75.3 mg ·L^-1、176.9 mg ·L^-1，42.4 mg ·L^-1，满足螺旋藻的生长，为今后沼液养殖螺旋藻提供方向：多批次反复利用沼液.

利用SBR工艺处理养猪沼液，通过对进水C/N的调控，在出水中累积硝态氮、亚硝态氮并用于螺旋藻养殖. 100 mL和120 L两种规模的养殖试验表明螺旋藻能有效地利用SBR出水中的氮、磷等元素进行生长.与稀释法相比，本方法中螺旋藻产率更高，更符合大规模养殖的要求，为沼液资源化利用提供一种方法.